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Riunioni scientifiche dei Gruppi di Lavoro

e delle Sezioni Regionali della

Società Botanica Italiana onlus

Mini lavori della Riunione scientifica del Gruppo di Lavoro per le Specie Alloctone

“Le specie vegetali alloctone in Italia: ricerche, monitoraggi e progetti”

(a cura G. Galasso, L. Lazzaro, C. Montagnani, G. Brundu)

19 novembre 2019, Milano

Museo di Storia Naturale di Milano, Corso Venezia, 55

In copertina: Frutto di Datura ferox L. (Isola di Pianosa, Arcipelago Toscano, 9 ottobre 2012) foto di Giulio Ferretti

Verso una checklist della vegetazione alloctona in Italia

S. Bagella, D. Viciani, M. Vidali, D. Gigante, R. Bolpagni, M. Villani, A.T.R. Acosta, M. Adorni, M. Aleffi, M. Allegrezza, C. Angiolini, S. Assini, G. Bonari, M. Bovio, F. Bracco, G. Brundu, G. Buffa, M. Caccianiga, L. Carnevali, S. Ceschin, G. Ciaschetti, A. Cogoni, V. Di Cecco, B. Foggi, A.R. Frattaroli, P. Genovesi, R. Gentili, L. Lazzaro, M. Lonati, F. Lucchese, A. Mainetti, M. Mariotti, P. Minissale, B. Paura, M. Pellizzari, E.V. Perrino, G. Pirone, L. Poggio, L. Poldini, S. Poponessi, I. Prisco, F. Prosser, M. Puglisi, L. Rosati, A. Selvaggi, L. Sottovia, G. Spampinato, A. Stanisci, A. Stinca, R. Venanzoni, L. Lastrucci

Le invasioni biologiche sono considerate una delle principali cause dei cambiamenti globali indotti dall’uomo (Vilà et al. 2011) e rappresentano per importanza la seconda minaccia alla diversità biologica (Bellard et al. 2016). Anche in Italia il fenomeno è molto diffuso e la presenza di diverse specie alloctone è indicata tra le principali cause di degrado degli habitat a scala nazionale (Gigante et al. 2018). Le specie alloctone, specialmente le invasive, hanno effetti sulla composizione delle comunità vegetali, sulle interazioni biotiche e, in generale, sul funzionamento degli ecosistemi (Pyšek et al. 2012) e possono favorire successioni divergenti degli stadi di vegetazione rispetto a quelle naturali, modificando in maniera drastica la struttura del paesaggio (Acosta et al. 2007). Alcune comunità vegetali sono meno resistenti/resilienti delle altre all’invasione per una combinazione di fattori, nota come invasion syndrome (Perkins, Novak 2013). Sebbene le piante vascolari siano il gruppo tassonomico maggiormente studiato nel campo delle invasioni biologiche e sia disponibile una vasta produzione scientifica sull’impatto, l’ecologia e la diffusione delle specie alloctone, l’attenzione si è focalizzata solo recentemente alla scala di comunità vegetale, grazie anche alla grande disponibilità di rilievi di vegetazione archiviati nelle banche dati (es. Gigante et al. 2012). La maggior parte degli studi sulla vegetazione a scala nazionale sono stati focalizzati sulle comunità autoctone e, solo in pochi casi, sono state analizzate specificamente le comunità caratterizzate dalla presenza o dalla dominanza di specie alloctone (Allegrezza et al. 2019), determinando un vuoto a livello di inquadramento vegetazionale. Sebbene in lavori di ampio respiro e a scala locale siano stati pubblicati rilievi fitosociologici di comunità a dominanza o caratterizzate dalla forte presenza di specie alloctone, mancava per il territorio nazionale un lavoro di sintesi e inquadramento sintassonomico aggiornato per questo tipo di fitocenosi. L’obiettivo di questa ricerca è stato quello di organizzare le informazioni sulle comunità vegetali caratterizzate dalla dominanza o codominanza di specie alloctone note ad oggi per l’Italia, costituendo un nucleo di partenza per sviluppare una checklist esaustiva. Il lavoro è stato svolto nell’ambito di un accordo tra SISV (Società Italiana di Scienza della Vegetazione) e ISPRA (Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca Ambientale) finalizzato a supportare l’applicazione in Italia del Reg. (UE) n. 1143/2014 e del D.Lgs. n. 230/2017 sulla prevenzione e gestione dell’introduzione e diffusione di “specie esotiche invasive” (Viciani et al. in stampa). L’attività è stata svolta da un gruppo di esperti designati e coordinati dalla SISV che ha effettuato una revisione comprensiva di tutto il materiale disponibile, in bibliografia e nei database (es. Lisy, http://www.scienzadellavegetazione.it/sisv/lisy/index.jsp), sulla vegetazione alloctona in Italia. È stato quindi creato uno schema sintassonomico che include: syntaxa a livello di associazione o di rango inferiore dominati, co-dominati o caratterizzati da specie alloctone (copertura ≥ 3 in accordo con la scala di Braun-Blanquet); syntaxa di rango superiore all’associazione in cui tra le specie caratteristiche è indicata una specie alloctona. Nello schema sintassonomico la nomenclatura originale è stata aggiornata in accordo con il Prodromo della vegetazione italiana (Biondi et al. 2014, http://www.prodromo-vegetazione-italia.org/). A oggi, lo schema sintassonomico include 29 classi di vegetazione, di cui 1 briofitica, e 177 associazioni o comunità di rango inferiore. Le specie alloctone con presenza significativa all’interno di queste comunità sono 88, di cui 6 di interesse unionale. La vegetazione ruderale annuale è quella meglio rappresentata a causa della elevata diffusione di neofite negli ambienti a elevato impatto antropico. Segue la vegetazione ruderale perenne. Anche la vegetazione idrofitica delle acque dolci e la vegetazione perenne igrofila e igro-nitrofila sono risultate particolarmente suscettibili alla presenza di specie alloctone. Nella vegetazione psammofila costiera, invece, l’elevata presenza di specie invasive non trova corrispondenza nel numero di comunità invasive, probabilmente perché ancora non formalizzate dal punto di vista fitosociologico. Le comunità forestali maggiormente colpite sono quelle a carattere mesoigrofilo. Infine, per le comunità briofitiche, caratterizzate dalla briofita esotica Campylopus introflexus (Hedw.) Brid., localizzate prevalentemente ai margini degli stagni mediterranei e nelle radure dei boschi, sono necessari ulteriori approfondimenti. Rilevante e indicativo del grado di dominanza di alcune specie esotiche è il fatto che alcuni syntaxa superiori, come ad esempio la classe Robinietea Urko ex Hadac & Sofron 1980, o l’ordine Nicotiano glaucaeRicinetalia communis Rivas-Martínez, Fernández-González & Loidi 1999, derivino il loro nome da specie alloctone.

1Notiziario della Società Botanica Italiana, 3 (2019)

Atti riunioni scientifiche

L’alterazione delle comunità vegetali dovuta alla presenza di specie alloctone determina una progressiva trasformazione delle comunità vegetali native in comunità antropogeniche (Lugo 2015) causando la perdita di biodiversità e la scomparsa di habitat, tra cui quelli compresi nell’allegato I della direttiva “Habitat” Dir. 92/43/CEE (Gigante et al. 2016). È quindi necessario implementare le conoscenze al fine di identificare gli habitat più vulnerabili da parte di specie alloctone e capire le implicazioni legate alla successione nei processi di invasione, in modo da supportare il monitoraggio e la gestione della biodiversità. Letteratura citata Acosta A, Carranza ML, Ciaschetti G, Conti F, Di Martino L, D’Orazio G, Frattaroli A, Izzi CF, Pirone G, Stanisci A (2007) Specie

vegetali esotiche negli ambienti costieri sabbiosi di alcune regioni dell’Italia centrale. Webbia 62(1): 77-84. Allegrezza M, Montecchiari S, Ottaviani C, Pelliccia V, Tesei G (2019) Syntaxonomy of the Robinia pseudoacacia communities

in the central peri-adriatic sector of the Italian peninsula. Plant Biosystems 153(4): 616-623. Bellard C, Cassey P, Blackburn TM (2016) Alien species as a driver of recent extinctions. Biology Letters 12(2): 20150623. Biondi E, Blasi C, Allegrezza M, Anzellotti I, Azzella MM, Carli E, Casavecchia S, Copiz R, Del Vico E, Facioni L, Galdenzi D,

Gasparri R, Lasen C, Pesaresi S, Poldini L, Sburlino G, Taffetani F, Vagge I, Zitti S, Zivkovic L (2014) Plant communities of Italy: the Vegetation Prodrome. Plant Biosystems 148(4): 728-814.

Gigante D, Acosta ATR, Agrillo E, Armiraglio S, Assini S, Attorre F, Bagella S, Buffa G, Casella L, Giancola C, Giusso del Galdo GP, Marcenò C, Pezzi G, PriscoI, Venanzoni R, Viciani D (2018) Habitat conservation in Italy: the state of the art in the light of the first European red list of terrestrial and freshwater habitats. Rendiconti Lincei, Scienze Fisiche e Naturali 29(2): 251-265.

Gigante D, Acosta ATR, Agrillo E, Attorre F, Cambria VE, Casavecchia S, Chiarucci A, Del Vico E, De Sanctis M, Facioni L, Geri F, Guarino R, Landi S, Landucci F, Lucarini D, Panfili E, Pesaresi S, Prisco I, Rosati L, Spada F, Venanzoni R (2012) VegItaly: technical features, crucial issues and some solutions. Plant Sociology 49(2): 71-79.

Gigante D, Attorre F, Venanzoni R, Acosta ATR, Agrillo E, Aleffi M, Alessi N, Allegrezza M, Angelini P, Angiolini C, Assini S, Azzella MM, Bagella S, Biondi E, Bolpagni R, Bonari G, Bracco F, Brullo S, Buffa G, Carli E, Caruso G, Casavecchia S, Casella L, Cerabolini BEL, Ciaschetti G, Copiz R, Cutini M, Del Vecchio S, Del Vico E, Di Martino L, Facioni L, Fanelli G, Foggi B, Frattaroli AR, Galdenzi D, Gangale C, Gasparri R, Genovesi P, Gianguzzi L, Gironi F, Giusso Del Galdo G, Gualmini M, Guarino R, Lasen C, Lastrucci L, Maneli F, Pasta S, Paura B, Perrino EV, Petraglia A, Pirone G, Poponessi S, Prisco I, Puglisi M, Ravera S, Sburlino G, Sciandrello S, Selvaggi A, Spada F, Spampinato G, Strumia S, Tomaselli M, Tomaselli V, Uzunov D, Viciani D, Villani M, Wagensommer RP, Zitti S (2016) A methodological protocol for Annex I Habitats monitoring: the contribution of vegetation science. Plant Sociology 53(2): 77-87.

Lugo AE (2015) Forestry in the Anthropocene. Science 349(6250): 771. Perkins LB, Nowak RS (2013) Invasion syndromes: hypotheses on relationships among invasive species attributes and

characteristics of invaded sites. Journal of Arid Land 5(3): 275-283. Pyšek P, Jarošík V, Hulme PE, Pergl J, Hejda M, Schaffner U, Vilà M (2012) A global assessment of alien invasive plant impacts

on resident species, communities and ecosystems: the interaction of impact measures, invading species’ traits and environment. Global Change Biology 18(5): 1725-1737.

Viciani D, Vidali M, Gigante D, Bolpagni R, Acosta ATR, Adorni M, Aleffi M, Allegrezza M, Angiolini C, Assini SP, Bagella S, Bonari G, Bovio M, Bracco F, Brundu G, Buffa G, Caccianiga M, Carnevali L, Ceschin S, Ciaschetti G, Cogoni A, Di Cecco V, Foggi B, Frattaroli AR, Genovesi P, Gentili R, Lazzaro L, Lonati M, Lucchese F, Mainetti A, Mariotti M, Minissale P, Paura B, Pellizzari M, Perrino E, Pirone G, Poggio L, Poldini L, Poponessi S, Prisco I, Prosser F, Puglisi M, Rosati L, Selvaggi A, Sottovia L, Spampinato G, Stanisci A, Stinca A, Venanzoni R, Villani C, Lastrucci L (in stampa) A preliminary checklist of the alien vegetation in Italy. Plant Sociology 56(2).

Vilà M, Espinar JL, Hejda M, Hulme PE, Jarošík V, Maron JL, Pergl J, Schaffner U, Sun Y, Pyšek P (2011) Ecological impacts of invasive alien plants: a meta-analysis of their effects on species, communities and ecosystems. Ecology Letters 14(7): 702-708.

AUTORI

Simonetta Bagella, Daniele Viciani, Marisa Vidali, Daniela Gigante, Rossano Bolpagni, Mariacristina Villani, Alicia T.R. Acosta, Michele Adorni, Michele Aleffi, Marina Allegrezza, Claudia Angiolini, Silvia Assini, Gianmaria Bonari, Maurizio Bovio, Francesco Bracco, Giuseppe Brundu, Gabriella Buffa, Marco Caccianiga, Simona Ceschin, Giampiero Ciaschetti, Annalena Cogoni, Valter Di Cecco, Bruno Foggi, Anna R. Frattaroli, Rodolfo Gentili, Lorenzo Lazzaro, Michele Lonati, Fernando Lucchese, Andrea Mainetti, Mauro Mariotti, Pietro Minissale, Bruno Paura, Mauro Pellizzari, Enrico V. Perrino, Gianfranco Pirone, Laura Poggio, Livio Poldini, Silvia Poponessi, Irene Prisco, Filippo Prosser, Marta Puglisi, Leonardo Rosati, Alberto Selvaggi, Lucio Sottovia, Giovanni Spampinato, Angela Stanisci, Adriano Stinca, Roberto Venanzoni, Lorenzo Lastrucci ([email protected]) Società Italiana di Scienza della Vegetazione (SISV), Via Sant’Epifanio 14, 27100 Pavia Lucilla Carnevali ([email protected]), Piero Genovesi ([email protected]) Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca Ambientale (ISPRA), Via V. Brancati 60, 00144 Roma Autore di riferimento: Simonetta Bagella

2 Notiziario della Società Botanica Italiana, 3 (2019)

Gruppo di Lavoro per le Specie Alloctone

Acacia dealbata e A. mearnsii: ecologia della germinazione di due specie invasive nel bacino del Mediterraneo

L. Dessì, G. Brundu, V. Lozano, L. Podda, M. Porceddu, G. Bacchetta

Acacia dealbata Link subsp. dealbata e Acacia mearnsii De Wild. sono due specie alloctone invasive nel bacino del Mediterraneo, appartenenti alla famiglia delle Fabaceae, sottofamiglia Caesalpinioideae. Le due specie, native della zona sud-orientale dell’Australia, sono state introdotte nel Mediterraneo durante il XIX secolo, principalmente a scopo ornamentale e forestale; qui si sono naturalizzate diventando invasive negli habitat costieri e ripariali. Entrambe le specie sono fanerofite con portamento arbustivo o arboreo e possono raggiungere 25 m di altezza e 130 cm di diametro del tronco. La scorza di A. dealbata ha una colorazione che va dal grigio-marrone al grigio scuro; le foglie sono bipennate, da verde argenteo a verde scuro, e mostrano un ritmo diurno del movimento delle pinnule in cui le foglie si aprono di giorno e si chiudono di notte (Boland 1987). I fiori sono normalmente di colore giallo dorato (Simmons 1988) e i baccelli sono di forma oblunga con costrizioni tra i semi (Tame 1992). Il seme è nero e oblungo, disposto longitudinalmente nel baccello (Simmons 1988) e rimane vitale nel terreno per molti anni. A. dealbata generalmente si riproduce per seme, ma può propagarsi anche vegetativamente a seguito di taglio o di un danno (CABI 2019+). Forma una ricca banca semi nel suolo; la sua crescita inibisce lo sviluppo della vegetazione autoctona e la pianta ha una grande capacità invasiva soprattutto dopo gli incendi. A. mearnsii ha una corteccia di colore marrone-nero, dura e fessurata; le foglie sono lunghe, bipennate e di color verde scuro, i fiori giallo-chiaro pallido (Moncur et al. 1988, Grant et al. 1994), i baccelli dritti, spesso stretti tra i semi, da marrone scuro a nerastro quando maturi, i semi 1-14 per legume, neri, lisci e ovoidi (CABI 2019+). A. mearnsii viene utilizzata per la sua rapida crescita, la tolleranza al gelo, la resistenza a periodi di siccità prolungati la capacità di adattamento a una vasta gamma di terreni; tutte queste caratteristiche contribuiscono anche a determinare la forte invasività della pianta. La sua presenza è stata documentata soprattutto nelle cenosi ripariali, dove domina spesso con altre specie esotiche come Eucalyptus camaldulensis Dehnh. subsp. camaldulensis ed E. globulus Labill. subsp. globulus (Brundu et al. 2019) (Fig. 1). Presso la Banca del Germoplasma della Sardegna (BG-SAR) sono stati condotti degli esperimenti (Fig. 2) che hanno permesso di valutare la capacità germinativa dei semi scarificati e non scarificati in risposta al fotoperiodo (12 ore di luce e 12 ore di buio e 0/24 ore di buio) su tre popolazioni di A. dealbata (provenienti da Sardegna, Corsica e Francia) e tre di A. mearnsii (provenienti da Sardegna, Corsica e Portogallo). I semi scarificati sono stati testati a temperature costanti (5, 10, 15, 20 e 25 °C) e alternate (25/10 °C) in relazione al fotoperiodo (12/12 e 0/24); i semi non scarificati sono stati testati a temperature costanti (15, 20 e 25 °C) in condizioni di luce (12/12). I semi non scarificati hanno mostrato risultati differenti a seconda della specie considerata. A. dealbata ha registrato, in tutte le popolazioni indagate, una percentuale di germinazione che ha raggiunto il 55%; i semi imbibiti-vitali hanno raggiunto l’80%, mentre i semi non vitali non hanno superato il 10%. Un comportamento differente è stato osservato nelle popolazioni di A. mearnsii, in cui le percentuali di germinazione hanno raggiunto il 40%, i semi imbibiti-vitali hanno mostrato percentuali elevate (fino al 90%), mentre per i semi non vitali le percentuali si sono attestate intorno al 10%. L’altissima percentuale di semi non scarificati vitali non germinati potrebbe rappresentare un adattamento di queste due specie volto all’attesa di condizioni adatte alla germinazione e alla sopravvivenza mediante la formazione di una consistente soil seed bank. I risultati dei test condotti con semi scarificati hanno mostrato un comportamento omogeneo per tutte le popolazioni delle specie testate, con percentuali di germinazione che hanno raggiunto e superato il 95% a tutte le temperature. Questi risultati hanno dimostrato come la scarificazione meccanica sia necessaria per interrompere la dormienza e ottenere una maggiore efficienza germinativa. Un vantaggio per la germinazione



Fig. 1 Acacia mearnsii in habitat ripariale.

dei semi di queste specie è rappresentato dalla disponibilità di acqua dopo la scarificazione. I semi testati a 5 °C in condizioni di buio hanno registrato percentuali di germinazioni molto basse (non oltre il 30%), evidenziando come questa condizione sia l’unica a essere limitante per entrambe le specie in base a questo studio. La combinazione di buio e freddo è limitante per la loro distribuzione, in linea anche con il limite minimo di temperatura che queste specie possono sopportare in natura, compreso fra 0 e 7 °C (Doran, Turnbull 1997). La grande capacità invasiva che caratterizza queste specie nel bacino del Mediterraneo è incentivata dalla grande disponibilità di acqua durante la primavera e l’autunno, che offre un notevole vantaggio alla germinazione e alla sopravvivenza delle plantule. I risultati ottenuti da questo studio contribuiscono alla conoscenza dell’ecologia dei semi di queste due specie di

Acacia e forniscono nuovi dati sulla loro risposta a differenti regimi di temperatura, di scarificazione e sul loro potenziale invasivo, contribuendo a un’adeguata ed efficace pianificazione dei protocolli di gestione. Ringraziamenti Questo studio è stato supportato dal progetto ALIEM “Action pour Limiter les risques de diffusion des espèces Introduites Envahissantes en Méditerranée” PC IFM 2014-2020. Si ringraziano A. Cocco, P. Capece, G. Domina, L. González, E. Marchante, H. Marchante, L. Minuto, Y. Petit per la raccolta dei semi e/o per il supporto fornito nella raccolta dei semi. Letteratura citata Boland DJ (1987) Genetic resources and utilisation of Australian bipinnate acacias (Botrycephalae). In: Turnbull JW (Ed.)

Australian acacias in developing countries. Proceedings of an international workshop, Gympie, Qld., Australia, 4-7 August 1986. ACIAR Proceedings 16: 57-63.

Brundu G, Podda L, Lozano V, Porceddu M, Bacchetta G (2019) Distribuzione ed invasività di Acacia mearnsii in Sardegna. In: Montagnani C, Brundu G, Galasso G (Eds) Mini lavori della Riunione scientifica del Gruppo di Lavoro per le Specie Alloctone. “Invasioni biologiche: ricerca scientifica e progetti operativi sugli organismi vegetali alieni in Italia”. 27 novembre 2018, Milano. Notiziario della Società Botanica Italiana 3(1): 15-16.

CABI (2019+) Acacia mearnsii [original text by Rojas-Sandoval J]. In: Invasive Species Compendium. CAB International, Wallingford. https://www.cabi.org/isc (ultimo accesso 21 ottobre 2019)

Doran JC, Turnbull JW (1997) Australian trees and shrubs: species for land rehabilitation and farm planting in the tropics. 2nd Ed. Australian Centre for International Agricultural Research, Canberra.

Grant JE, Moran GF, Moncur MW (1994) Pollination studies and breeding system in Acacia mearnsii. In: Brown AG (Ed.) Australian tree species research in China: Proceedings of an international workshop held at Zhangzhou, Fujian Province, PRC, 2-5 November 1992. ACIAR Proceedings 48: 165-170.

Moncur MW, Moran GF, Boland D, Turner J (1988) Floral morphology and breeding systems of Acacia mearnsii De Wild. In: Proceedings of the use of Australian trees in China workshop. Chinese Academy of Forestry and ACIAR, Guangzhou, December 1988: 266-276.

Simmons MH (1988) Acacias of Australia, Vol. 2. Nelson, Melbourne. Tame T (1992) Acacias of Southeast Australia. Kangaroo Press, Kenthurst (Sydney).

AUTORI

Ludovica Dessì ([email protected]), Lina Podda ([email protected]), Marco Porceddu ([email protected]), Gianluigi Bacchetta ([email protected]) Centro Conservazione Biodiversità, Dipartimento di Scienze della Vita e dell’Ambiente, Università di Cagliari, Viale Sant’Ignazio da Laconi 13, 09123 Cagliari Giuseppe Brundu ([email protected]), Vanessa Lozano ([email protected]) Dipartimento di Agraria, Università di Sassari, Viale Italia 39, 07100 Sassari Autore di riferimento: Lina Podda



Fig. 2 Test di germinazione su semi di Acacia.

Impatto della specie alloctona invasiva Reynoutria bohemica Chrtek & Chrtková (Polygonaceae) sull’ecosistema ripario del Fiume Lambro

R. Gentili, C. Ferrè, E. Cardarelli, C. Montagnani, S. Caronni, R. Comolli, S. Citterio

La colonizzazione di specie alloctone invasive può provocare notevoli cambiamenti alle diverse componenti abiotiche e biotiche dell’ecosistema invaso quali suolo, flora e fauna (Mincheva et al. 2014, Gentili et al. 2019). Tra le numerose specie introdotte in Europa e in Italia a partire dal XIX secolo, quelle appartenenti al genere Reynoutria (Polygonaceae), originarie dell’Asia orientale, sono considerate tra le più invasive al mondo (Conolly 1977, Bailey, Stace 1992). In particolare, R. bohemica Chrtek & Chrtková, ibrido tra R. japonica Houtt. e R. sachalinensis (F.Schmidt) Nakai, rappresenta una grande minaccia. Segnalata in Europa nel 1983 (Chrtek, Chrtková 1983) e in Italia nel 2008 (Padula et al. 2008), presenta caratteristiche di maggiore invasività rispetto alle specie parentali. Lo scopo del presente studio è individuare eventuali impatti di R. bohemica sulle componenti abiotiche e biotiche dell’ecosistema (suolo, flora, fauna) in termini, sia di proprietà e qualità biologica del suolo, sia di struttura e diversità delle comunità vegetali. A tal fine, in un’area lungo il Fiume Lambro, all’interno del Parco di Monza, intensamente invasa da R. bohemica (Fig. 1), sono state scelte 20 aree di saggio (plot della grandezza di 1 m2) invase da R. bohemica; a ognuna di esse è stata associata un’area limitrofa con le stesse caratteristiche stazionali, ma non invasa dalla specie alloctona, per un totale di 40 aree di saggio.

Per evidenziare gli effetti che la specie ha sull’ecosistema invaso rispetto a quello non invaso, sono stati raccolti dati pedologici (principali parametri chimico-fisici), floristico-vegetazionali (composizione floristica, copertura, parametri sulla specie nemorale Allium ursinum L.) e relativi ai microartropodi del suolo (utilizzati per calcolare l’indice di Qualità Biologica del Suolo, QBS-ar). I dati sono stati sottoposti ad analisi univariata (ANOVA) e multivariata (CCA), per evidenziare possibili differenze tra aree invase e non invase. Le analisi del suolo hanno evidenziato differenze significative tra aree invase e non invase relativamente al rapporto C/N (più elevato nelle aree invase), allo stock di carbonio (più elevato nelle aree non invase) e al fosforo (più alto nelle aree invase), segno che la specie esotica ha degli effetti sul ciclo di questi parametri. L’analisi multivariata (CCA) sulla matrice dei dati di vegetazione e delle componenti abiotiche ha mostrato che le aree invase da R. bohemica sono correlate positivamente ai fattori ambientali “luminosità” (a livello del suolo) e “umidità del suolo” e, relativamente alla biodiversità, presentano ricchezza floristica minore rispetto alle aree in cui la specie non è presente. La specie nemorale A. ursinum, considerata come indicatrice di qualità ambientale, è risultata essere più frequente e avere maggior fitness vegetativa (maggior altezza e larghezza) e riproduttiva (maggior numero di scapi fiorali) nelle aree non invase. La comunità del suolo, formata in prevalenza da acari e collemboli, non ha mostrato grandi differenze tra aree invase e non invase. In conclusione, possiamo affermare che la specie alloctona invasiva R. bohemica sta provocando cambiamenti



Fig. 1 Individuo di Reynoutria bohemica lungo il Fiume Lambro (MB); foto di Rodolfo Gentili.

diversificati sulle varie componenti dell’ecosistema; tali cambiamenti sono apparsi significativi per la componente floristica e più moderati per le caratteristiche e la microfauna del suolo (QBS-ar), componente che sembra risentire maggiormente del disturbo legato alle periodiche esondazioni del Fiume Lambro più che della presenza dell’esotica. Letteratura citata Bailey JP, Stace CA (1992) Chromosome number, morphology, pairing, and DNA values of species and hybrids in the genus

Fallopia (Polygonaceae). Plant Systematics and Evolution 180(1-2): 29-52. Chrtek J, Chrtková A (1983) Reynoutria ×bohemica, nový kříženec z čeledi rdesnovitých. Časopis Národního Muzea, Řada

Přírodovědná 152(2): 120. Conolly AP (1977) The distribution and history in the British Isles of some alien species of Polygonum and Reynoutria.

Watsonia 11(4): 291-311. Gentili R, Ferrè C, Cardarelli E, Montagnani C, Bogliani G, Citterio S, Comolli R (2019) Comparing negative impacts of Prunus

serotina, Quercus rubra and Robinia pseudoacacia on native forest ecosystems. Forests 10(10): 842. Mincheva T, Barni E, Varese GC, Brusa G, Cerabolini B, Siniscalco C (2014) Litter quality, decomposition rates and saprotrophic

mycoflora in Fallopia japonica (Houtt.) Ronse Decraene and in adjacent native grassland vegetation. Acta Oecologica 54: 29-35.

Padula M, Lastrucci L, Fiorini G, Galasso G, Zoccola A, Quilghini G (2008) Prime segnalazioni di Reynoutria ×bohemica Chrtek & Chrtková (Polygonaceae) per l’Italia e analisi della distribuzione del genere Reynoutria Houtt. Atti della Società Italiana di Scienze Naturali e del Museo Civico di Storia Naturale di Milano 149(1): 77-108.

AUTORI

Rodolfo Gentili ([email protected]), Chiara Ferrè ([email protected]), Chiara Montagnani ([email protected]), Sarah Caronni ([email protected]), Roberto Comolli ([email protected]), Sandra Citterio ([email protected]) Dipartimento di Scienze dell’Ambiente e della Terra (DISAT), Università di Milano-Bicocca, Piazza della Scienza 1, 20126 Milano Elisa Cardarelli ([email protected]) Dipartimento di Scienze della Terra e dell’Ambiente, Università di Pavia, Via Ferrata 9, 27100 Pavia Autore di riferimento: Rodolfo Gentili



La flora alloctona delle dune costiere europee

S. Giulio, A.T.R. Acosta, M. Carboni, J.A. Campos, M. Chytrý, J. Loidi, J. Pergl, P. Pyšek, M. Isermann, J.A.M. Janssen, J.S. Rodwell, J.H.J. Schaminée, C. Marcenò

La diffusione di specie introdotte direttamente o indirettamente dall’uomo in habitat naturali diversi da quelli di origine è una delle principali minacce alla biodiversità. In Europa gli habitat delle dune costiere, già in gran parte alterati dalle attività umane, sono tra i più interessati dalle invasioni biologiche, soprattutto da parte di specie vegetali (Chytrý et al. 2008, 2009). Nonostante gli ecosistemi costieri terrestri siano caratterizzati da forte azonalità, il gradiente ambientale mare-terra e la variazione a livello geografico del macroclima e del disturbo antropico generano un certo grado di differenziazione nella composizione floristica lungo le coste europee tra habitat e tra regioni (Del Vecchio et al. 2018, Marcenò et al. 2018, Torca et al. 2019). Nel presente lavoro ci si è quindi chiesti se anche i livelli di invasione da parte della flora alloctona variano tra i diversi habitat di duna e tra le diverse regioni costiere d’Europa e, se sì, in quale modo. L’area di studio comprende tutte le coste sabbiose d’Europa, incluso Nord Africa e Vicino Oriente, ed è suddivisa in quattro regioni: coste atlantiche, coste mediterranee, coste del Mar Baltico e coste del Mar Nero. Gli habitat analizzati sono quelli delle dune mobili (codice EUNIS B1.3) e quelli delle dune fisse (codice EUNIS B1.4). Si sono poste le seguenti domande: (1) come variano i livelli di invasione tra habitat dunali e tra regioni costiere europee? (2) le specie vegetali che più invadono le dune costiere sono specialiste di questi ambienti oppure provengono da altri habitat? (3) quali sono le principali traiettorie geografiche seguite tra le aree di origine e gli habitat dunali? (4) quante specie alloctone sono in comune oppure esclusive di alcuni habitat o regioni costiere? Per rispondere alle domande è stata prima analizzata (a) l’area di studio totale, poi sono stati confrontati tra loro (b) i due habitat e, infine, (c) le quattro regioni. L’analisi è stata basata su dati di presenza di specie, raccolti attraverso rilievi fitosociologici dell’Archivio della Vegetazione Europea (EVA; Chytrý et al. 2016). Per rispondere a ciascuna domanda ci si è basati su tre metriche: la percentuale di specie alloctone nei pool di specie, la frequenza delle presenze delle specie alloctone nei rilievi e il numero assoluto di specie alloctone. Quest’ultimo è stato calcolato tramite curve di rarefazione, per ridurre l’effetto della differenza nel numero di rilievi tra regioni.

I risultati hanno mostrato che la flora delle dune europee è almeno per il 7% alloctona (Fig.1). Quasi la totalità della flora alloctona è rappresentata da specie in grado di naturalizzarsi e il 7% da specie invasive sulle dune, che arrecano impatti diretti sulla biodiversità nativa a livello locale. Mentre le dune fisse accolgono un numero leggermente maggiore di specie alloctone, sulle dune mobili le specie alloctone sono più frequenti; inoltre, le coste atlantiche accolgono più specie alloctone. Diversamente da quanto atteso, in considerazione delle peculiari condizioni ambientali tipiche delle aree costiere, solo il 6% delle specie alloctone è tipico di habitat costieri sabbiosi nel loro areale d’origine, mentre la maggior parte proviene da altri habitat, soprattutto habitat semi-naturali. Considerato che la maggior parte delle specie alloctone nei Paesi europei proviene da altri continenti e in accordo con l’ipotesi della numerosità campionaria (sampling hypothesis; Wagner et al. 2017), due terzi della flora alloctona delle dune viene a sua volta da regioni lontane di altri continenti, soprattutto dal Nordamerica (Fig. 2), mentre la maggior parte della flora alloctona proveniente dalla stessa Europa è

originaria dell’area mediterranea. La composizione in specie alloctone differisce poco tra i due habitat dunali, ma notevolmente tra le regioni costiere. Erigeron canadensis L., Xanthium strumarium L. subsp. strumarium (particolarmente frequente lungo le coste del Mar Nero), Oenothera biennis L. e O. oakesiana (A.Gray) J.W.Robbins ex S.Watson & J.M.Coult. sono le piante alloctone più comuni sulle dune costiere europee. Questo studio rappresenta la prima analisi onnicomprensiva dello stato d’invasione floristica sulle dune d’Europa ed evidenzia la necessità di una gestione delle invasioni a livello europeo che sia focalizzata specificamente sulle dune costiere.



Fig. 1 Percentuali di specie alloctone (neofite) sulla flora totale e di categorie di specie in riferimento allo status, all’habitat donatore e all’origine geografica, sul totale delle specie al-loctone rilevate sulle dune costiere europee.

Letteratura citata Chytrý M, Hennekens SM, Jiménez-Alfaro B, Knollová I, Dengler J, Jansen F, Landucci F, Schaminée JHJ, Aćić S, Agrillo E, Ambarlı

D, Angelini P, Apostolova I, Attorre F, Berg C, Bergmeier E, Biurrun I, Botta-Dukát Z, Brisse H, Campos JA, Carlón L, Čarni A, Casella L, Csiky J, Ćušterevska R, Dajić Stevanović Z, Danihelka J, De Bie E, de Ruffray P, De Sanctis M, Dickoré WB, Dimopoulos P, Dubyna D, Dziuba T, Ejrnæs R, Ermakov N, Ewald J, Fanelli G, Fernández-González F, FitzPatrick Ú, Font X, García-Mijangos I, Gavilán RG, Golub V, Guarino R, Haveman R, Indreica A, Işık Gürsoy D, Jandt U, Janssen JAM, Jiroušek M, Kącki Z, Kavgacı A, Kleikamp M, Kolomiychuk V, Krstivojević Ćuk M, Krstonošić D, Kuzemko A, Lenoir J, Lysenko T, Marcenò C, Martynenko V, Michalcová D, Moeslund JE, Onyshchenko V, Pedashenko H, Pérez-Haase A, Peterka T, Prokhorov V, Rašomavičius V, Rodríguez-Rojo MP, Rodwell JS, Rogova T, Ruprecht E, Rūsiņa S, Seidler G, Šibík J, Šilc U, Škvorc Z, Sopotlieva D, Stančić Z, Svenning J-C, Swacha G, Tsiripidis I, Turtureanu PD, Uğurlu E, Uogintas D, Valachovič M, Vashenyak Y, Vassilev K, Venanzoni R, Virtanen R, Weekes L, Willner W, Wohlgemuth T, Yamalov S (2016) European Vegetation Archive (EVA): an integrated database of European vegetation plots. Applied Vegetation Science 19(1): 173-180.

Chytrý M, Maskell LC, Pino J, Pyšek P, Vilà M, Font X, Smart SM (2008) Habitat invasions by alien plants: a quantitative comparison among Mediterranean, subcontinental and oceanic regions of Europe. Journal of Applied Ecology 45(2): 448-458

Chytrý M, Pyšek P, Wild J, Pino J, Maskell LC, Vilà M (2009) European map of alien plant invasions based on the quantitative assessment across habitats. Diversity and Distributions 15(1): 98-107.

Del Vecchio S, Fantinato E, Janssen JAM, Bioret F, Acosta A, Prisco I, Tzonev R, Marcenò C, Rodwell J, Buffa G (2018) Biogeographic variability of coastal perennial grasslands at the European scale. Applied Vegetation Science 21(2): 312-321.

Marcenò C, Guarino R, Loidi J, Herrera M, Isermann M, Knollová I, Tichý L, Tzonev RT, Acosta ATR, FitzPatrick Ú, Iakushenko D, Janssen JAM Jiménez-Alfaro B, Kącki Z, Keizer-Sedláková I, Kolomiychuk V, Rodwell JS, Schaminée JHJ, Šilc U, Chytrý M (2018) Classification of European and Mediterranean coastal dune vegetation. Applied Vegetation Science 21(3): 533-559.

Torca M, Campos JA, Herrera M (2019) Changes in plant diversity patterns along dune zonation in south Atlantic European coasts. Estuarine Coastal and Shelf Science 218: 39-47.

Wagner V, Chytrý M, Jiménez-Alfaro B, Pergl J, Hennekens S, Biurrun I, Knollová I, Berg C, Vassilev K, Rodwell JS, Škvorc Ž, Jandt U, Ewald J, Jansen F, Tsiripidis I, Botta-Dukát Z, Casella L, Attorre F, Rašomavičius V, Ćušterevska R, Schaminée JHJ, Brunet J, Lenoir J, Svenning JC, Kącki Z, Petrášová-Šibíková M, Šilc U, García-Mijangos I, Campos JA, Fernández-González F, Wohlgemuth T, Onyshchenko V, Pyšek P (2017) Alien plant invasions in European woodlands. Diversity and Distributions 23(9): 969-981.

AUTORI

Silvia Giulio ([email protected]), Alicia T.R. Acosta ([email protected]), Marta Carboni ([email protected]) Dipartimento di Scienze, Università di Roma Tre, Viale G. Marconi 446, 00146 Roma Juanan A. Campos ([email protected]), Javier Loidi ([email protected]) University of the Basque Country (UPV/EHU), 48940 Leioa, Bilbao, Spain Milan Chytrý ([email protected]), Corrado Marcenò ([email protected]) Department of Botany and Zoology, Faculty of Science, Masaryk University, Kotlarska 2, 611 37 Brno, Czech Republic Jan Pergl ([email protected]), Petr Pyšek ([email protected]) Department of Invasion Ecology, Institute of Botany, The Czech Academy of Sciences, Zámek 1, 252 43 Průhonice, Czech Republic Maike Isermann ([email protected]) Department of Ecology, Bremen University, D-28359 Bremen, Germany John Janssen ([email protected]), Joop H.J. Schaminée ([email protected]) Wageningen Environmental Research, 6700 AA Wageningen, The Netherlands John Rodwell ([email protected]) Independent researcher, LA1 3ES Lancaster, United Kingdom Autore di riferimento: Silvia Giulio



Fig. 2 Numero di neofite (1) donate da regioni (a) extraeuropee e (b) europee a (2) regioni di dune costiere recipienti.

Verso una lista di piante alloctone invasive di interesse nazionale: risultati dell’interazione tra convenzione SBI/MATTM e LIFE ASAP per la selezione e prioritizzazione di specie introdotte e di horizon scanning

L. Lazzaro, E. Barni, R. Bolpagni, G. Brundu, A. Caddeo, L. Celesti-Grapow, A. Cogoni, M.C. Loi, M. Marignani, C. Siniscalco

Con l’entrata in vigore del Regolamento (UE) n. 1143/2014 (cui ha fatto seguito, in Italia, il Decreto Legislativo n. 230/2017), l’Unione Europea si dota di uno strumento normativo volto a prevenire e gestire l’introduzione e la diffusione delle specie alloctone invasive, con lo scopo di contrastarne gli impatti ecosistemici (e secondariamente socio-economici) sul territorio comunitario. Il cuore del regolamento è rappresentato da una lista di specie alloctone invasive di rilevanza unionale, per le quali sono previsti divieti stringenti di introduzione, trasporto e detenzione. Gli stati membri hanno poi la facoltà di adottare liste di “specie alloctone invasive di rilevanza nazionale”, applicando a esse misure stringenti di regolamentazione. Come per la lista unionale, è necessario basare la definizione degli elenchi su specifiche analisi del rischio. Il progetto LIFE ASAP Alien Species Awareness Program (http://lifeasap.eu) è un progetto finanziato dal programma LIFE dell’Unione Europea, che si pone l’obiettivo di aumentare l’attenzione e la consapevolezza della società in Italia sulle problematiche relative alle specie alloctone invasive, specialmente alla luce delle novità normative. Tra le altre, l’azione B7, coordinata dall’Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca Ambientale (ISPRA), prevede il coinvolgimento delle società scientifiche per la costruzione partecipata di una proposta di lista di specie alloctone invasive di interesse nazionale (black list) attraverso il metodo del consensus building e di una lista finalizzata alla prevenzione di futuri ingressi (horizon scanning), utilizzando in entrambe i casi un modello partecipativo per l’implementazione nazionale del Regolamento (UE) n. 1143/2014. Nell’ambito di queste attività si dispiega la convenzione tra Società Botanica Italiana (SBI) e Ministero dell’Ambiente, della Tutela del Territorio e del Mare (MATTM), che tra le varie attività ha previsto: (1) l’aggiornamento di un database sulle specie vegetali alloctone a scala nazionale (NAPSDB); (2) la selezione di un duplice elenco di specie alloctone invasive già presenti sul territorio nazionale (lista di prioritizzazione) e non ancora presenti (lista di horizon scanning), candidate per essere ulteriormente valutate a livello nazionale (3) adottando la metodologia di valutazione del rischio e di definizione delle priorità sviluppata da ISPRA, al fine di identificare un elenco di specie alloctone invasive la cui inclusione in una eventuale lista nazionale ex art. 12 Reg. (UE) n. 1143/2014 dovrebbe essere prioritaria. Le attività illustrate nel presente contributo riguardano quindi i punti (2) e (3), descrivendo la metodologia seguita e i primi risultati conseguiti in relazione alla selezione delle specie per le due liste candidate e i primi passi del processo di valutazione e di consensus building successivo, svolto in stretta collaborazione con ISPRA e con i partner del progetto ASAP. Per la creazione della lista di prioritizzazione si è proceduto a una selezione delle oltre 1.300 specie contenute nel database NASDP (che si origina dalla checklist di Celesti-Grapow et al. 2009, 2010 e in continuo aggiornamento come da Galasso et al. 2018 e successive notule pubblicate su Italian Botanist). A partire dai dati inclusi in NASDP al 31/12/2017, si è proceduto con l’esclusione di tutti i record dubbi e delle specie già di rilevanza unionale. Secondo le istruzioni di ISPRA, l’elenco delle specie doveva includere i taxa il cui potenziale di impatto è elevato, ma la cui diffusione in Italia è ancora limitata, al fine di concentrarsi in futuro sulle specie alloctone invasive per le quali, in caso di eradicazione o di azioni di controllo nazionali o regionali, è probabile che le possibilità di successo siano maggiori. Dunque, la scelta delle specie candidate si è basata sui seguenti criteri: le specie dovevano (1) essere naturalizzate nel territorio italiano, (2) avere un (anche potenziale) impatto su biodiversità, comunità/habitat e funzioni e servizi ecosistemici e (3) avere una distribuzione regionale limitata o molto ristretta (cioè essere presenti in poche regioni). Il risultato di tale selezione ha portato a un totale di 87 specie, dalle oltre 1.300 di partenza. A queste si aggiungono ulteriori 9 specie selezionate sulla base di un expert assessment condiviso dal Gruppo di Lavoro, per cui la lista finale delle specie da sottoporre a prioritizzazione conta 96 taxa (si veda Lazzaro et al. 2019). Per quanto riguarda la lista di horizon scanning, l’operazione di selezione delle specie è partita dai circa 62.400 record presenti nel database GRIIS (http://www.griis.org), comparati con gli elenchi globali estratti da altri database o studi (es. CABI Horizon Scanning Tool, https://www.cabi.org/HorizonScanningTool) e scegliendo oltre 7.000 record di presenza di specie vegetali introdotte in qualche parte del mondo, ulteriormente ridotti eliminando duplicati, taxa di dubbia posizione tassonomica e specie già presenti in Italia; il risultato è stato una lista di 669 specie. La selezione è quindi proceduta associando una sommatoria alle specie, contando 2 punti per la presenza in almeno 3 stati confinanti



o contigui nel Mediterraneo e per la presenza in una delle liste EPPO (https://www.eppo.int/) e sommando 1 punto in più ogni volta per presenza in almeno 3 stati del bacino Mediterraneo, in 3 stati a bioclima mediterraneo o in 6 stati europei (non presenti in altre liste). Sono state quindi selezionate tutte le specie con valore di sommatoria maggiore o uguale a 2, che in termini qualitativi sono le specie presenti in liste EPPO o in almeno 3 paesi confinanti o che superano le soglie in due degli altri gruppi: si è così ottenuta una lista di 83 specie per le quali si presume un’alta probabilità di ingresso. Infine è stata effettuata la procedura di valutazione vera e propria, seguendo le istruzioni di ISPRA, con procedure leggermente diversificate per le due liste di specie. Le valutazioni hanno richiesto l’indicazione di informazioni sulla diffusione e probabilità di re-invasione in caso di specie sottoposte a prioritizzazione, e sulla probabilità di arrivo, stabilizzazione e naturalizzazione nel caso di quelle derivate dall’horizon scanning, e successivamente, per entrambe, di informazioni su potenzialità di impatto, presenza ed efficacia dei metodi di controllo/eradicazione e valutazione dei costi di controllo/eradicazione a scala locale e nazionale. Tutte le informazioni sono state corredate da un valore d’incertezza e da riferimenti bibliografici circostanziati. Durante un workshop svoltosi a Roma nel marzo 2019 con la presenza dei referenti di altre società naturalistiche (responsabili di procedure simili per altri gruppi tassonomici), i risultati della prioritizzazione sono stati esposti e confrontati in un’ottica di consensus building. In conclusione, il lavoro nato della sinergia tra convenzione SBI/MATTM e LIFE ASAP ha permesso in primis la selezione di un primo gruppo di specie, tra quelle già introdotte in Italia e tra quelle che potranno arrivare grazie all’horizon scanning, candidate per la successiva attività di valutazione e consensus building tra esperti dei diversi gruppi tassonomici. Attualmente i dati delle valutazioni sono ancora in fase di elaborazione da parte di ISPRA e permetteranno di proporre una serie di specie candidate per la lista nazionale di specie alloctone invasive ai sensi del Reg. (UE) n. 1143/2014 e del D.Lgs. n. 230/2017. Ringraziamenti Si ringraziano Lucilla Carnevali e Piero Genovesi di ISPRA per il supporto e le indicazioni fornite durante tutta l’attività. Si ringraziano inoltre tutti i partner del progetto LIFE ASAP. Letteratura citata Celesti-Grapow L, Alessandrini A, Arrigoni PV, Assini S, Banfi E, Barni E, Bovio M, Brundu G, Gagiotti MR, Camarda I, Carli E,

Conti F, Del Guacchio E, Domina G, Fascetti S, Galasso G, Gubellini L, Lucchese F, Medagli P, Passalacqua NG, Peccenini S, Poldini L, Pretto F, Prosser F, Vidali M, Viegi L, Villani MC, Wilhalm T, Blasi C (2010) Non-native flora of Italy: species distribution and threats. Plant Biosystems 144(1): 12-28.

Celesti-Grapow L, Alessandrini A, Arrigoni PV, Banfi E, Bernardo L, Bovio M, Brundu G, Cagiotti RM, Camarda I, Carli E, Conti F, Fascetti S, Galasso G, Gubellini L, La Valva V, Lucchese F, Marchiori S, Mazzola P, Peccenini S, Poldini L, Pretto F, Prosser F, Siniscalco C, Villani MC, Viegi L, Wilhalm T, Blasi C (2009) Inventory of the non-native flora of Italy. Plant Biosystems 143(2): 386-430.

Galasso G, Conti F, Peruzzi L, Ardenghi NMG, Banfi E, Celesti-Grapow L, Albano A, Alessandrini A, Bacchetta G, Ballelli S, Bandini Mazzanti M, Barberis G, Bernardo L, Blasi C, Bouvet D, Bovio M, Cecchi L, Del Guacchio E, Domina G, Fascetti S, Gallo M, Gubellini L, Guiggi A, Iamonico D, Iberite M, Jiménez-Mejías P, Lattanzi E, Marchetti D, Martinetto E, Masin RR, Medagli P, Passalacqua NG, Peccenini S, Pennesi R, Pierini B, Podda L, Poldini L, Prosser F, Raimondo FM, Roma-Marzio F, Rosati L, Santangelo A, Scoppola A, Scortegagna S, Selvaggi A, Selvi F, Soldano A, Stinca A, Wagensommer RP, Wilhalm T, Bartolucci F (2018) An updated checklist of the vascular flora alien to Italy. Plant Biosystems 152(3): 556-592.

Lazzaro L, Bolpagni R, Barni E, Brundu G, Blasi C, Siniscalco C, Celesti L (2019) Towards alien plant prioritization in Italy: methodological issues and first results. Plant Biosystems 153(5): 740-746.

AUTORI

Lorenzo Lazzaro ([email protected]) Dipartimento di Biologia, Università di Firenze, Via G. La Pira 4, 50121 Firenze Elena Barni ([email protected]), Consolata Siniscalco ([email protected]) Dipartimento Scienze della Vita e Biologia dei Sistemi, Università di Torino, Viale P.A. Mattioli 25, 10125 Torino Rossano Bolpagni ([email protected]) Dipartimento di Scienze Chimiche, della Vita e della Sostenibilità Ambientale, Università di Parma, Viale delle Scienze 17/a, 43124 Parma Giuseppe Brundu ([email protected]) Dipartimento di Agraria, Università di Sassari, Viale Italia 39, 07100 Sassari Alessandra Caddeo ([email protected]), Annalena Cogoni ([email protected]), Maria C. Loi ([email protected]), Michela Marignani ([email protected]) Sezione Botanica, Dipartimento di Scienze della Vita e dell’Ambiente, Università di Cagliari, Viale Sant’Ignazio da Laconi 13, 09123 Cagliari Laura Celesti-Grapow ([email protected]) Dipartimento di Biologia Ambientale, Sapienza Università di Roma, Piazzale A. Moro 5, 00185 Roma Autore di riferimento: Lorenzo Lazzaro



Le attività di gestione delle specie vegetali alloctone sull’Isola di Giannutri (Arcipelago Toscano): esperienze all’interno del Progetto Life RESTO CON LIFE

L. Lazzaro, G. Ferretti, M. Mugnai, B. Foggi, F. Giannini, P. Sposimo, M. Giunti, R. Benesperi

Il progetto RESTO CON LIFE "Island conservation in Tuscany, restoring habitat not only for birds" è un progetto Life Natura cofinanziato dalla Commissione Europea, finalizzato alla riqualificazione ambientale di ecosistemi insulari mediterranei e focalizzato sul recupero e la protezione di specie e habitat presenti nella Direttiva 92/43/CEE “Habitat”. Il progetto, che vede la collaborazione dell’Ente Parco Nazionale Arcipelago Toscano, beneficiario incaricato del coordinamento del progetto, e di altri partner associati, cioè ISPRA (Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca Ambientale), Carabinieri Forestali (Reparto Carabinieri per la Biodiversità di Follonica) e Università di Firenze (Dipartimento di Biologia), utilizza un approccio multidisciplinare che prevede la rinaturalizzazione di alcuni sistemi, in parte modificati dall’intervento umano, al fine della salvaguardia di habitat tipici, uccelli marini e avifauna nidificante nella macchia mediterranea, rettili endemici, boschi di leccio e ginepreti, dune costiere e vegetazione delle coste rocciose, stagni temporanei e pratelli con piante erbacee annuali, presso quattro isole ricadenti nel Parco Nazionale dell’Arcipelago Toscano: Pianosa, Giannutri, Elba e Montecristo. Nell’ambito del progetto, le azioni A.3, C.4 e D.1 hanno previsto attività di gestione di specie vegetali alloctone sull’Isola di Giannutri. In particolare, l’azione A.3 prevedeva una serie di azioni preliminari, come: mappatura delle specie alloctone, predisposizione dei progetti esecutivi per gli interventi e produzione di action plan e misure di biosecurity post-intervento. Obiettivi dell’azione C.4 sono stati invece gli interventi di eradicazione di Carpobrotus acinaciformis (L.) L.Bolus e C. edulis (L.) N.E.Br. (da qui in avanti definiti come Carpobrotus spp.) e alcuni interventi di messa a dimora di specie native, con lo scopo di accelerare la rinaturalizzazione dei contesti oggetto degli interventi di rimozione. Infine, l’azione D.1 comprendeva i monitoraggi scientifici delle azioni concrete. Prima degli interventi effettuati nella primavera/estate 2016, Carpobrotus spp. era presente a Giannutri su oltre 14.000 m2, in 5 aree distinte dell’isola. La più estesa (presso Punta San Francesco) era rappresentata da un’area su scogliera pianeggiante e terreno di riporto (costituita dal terrapieno di una vecchia pista di atterraggio), mentre in altre parti dell’isola la specie si rinveniva per lo più su scogliere scoscese e falesie a picco sul mare. Gli interventi di eradicazione si sono svolti integrando due diverse tecniche. Nei contesti più scoscesi e laddove Carpobrotus spp. presentava basse coperture ed era frammisto a specie natie, si è ricorso alla rimozione manuale, coinvolgendo anche operai specializzati per lavori in corda. Nei contesti più pianeggianti e per la maggior parte dell’estensione sull’isola, si è proceduto all’utilizzo della pacciamatura con teli neri “antialga” (Fig. 1). Nelle aree interessate da eradicazione a Punta San Francesco si è inoltre proceduto alla messa a dimora di circa 850 individui di varie specie native (in particolare Cneorum tricoccon L., Euphorbia dendroides L., Juniperus turbinata Guss., Myrtus communis L., Pistacia lentiscus L., Salvia rosmarinus Spenn., Teucrium flavum L. subsp. flavum, T. fruticans L. subsp. fruticans) prelevate sull’isola a seconda della disponibilità e trapiantate insieme ad alcuni individui di ginepro riprodotti ex situ. A latere degli interventi principali su Carpobrotus spp. sono stati anche svolti interventi di rimozione e controllo di altre specie potenzialmente invasive, come Mesembryanthemum cordifolium L.f., Opuntia phaeacantha Engelm. e Senecio angulatus L.f., principalmente in aree limitrofe all’abitato nelle quali si stavano diffondendo in contesti naturali.



Fig. 1 Alcune immagini di Limonium sommierianum, Frankenia pulverulenta subsp. pulverulenta e Mesembryanthemum nodiflorum nelle scogliere di Giannutri, degli interventi di pacciamatura e dei plot rilevati nel 2016.

I dati del monitoraggio mostrano gli effetti degli interventi di eradicazione su Carpobrotus spp. Nel monitoraggio del 2015 i plot con copertura totale di Carpobrotus spp. risultavano per lo più privi di altre specie; man mano che questa alloctona è diminuita, è aumentato il numero delle specie native presenti, con il massimo all’interno delle aree non invase. Questo è avvenuto sia nelle aree rocciose, di scogliera, sia nei plot con terreno di riporto. La ricchezza di specie appare quindi strettamente correlata alla copertura di Carpobrotus spp. Da notare come nei plot di scogliera, a seguito della presenza di Carpobrotus spp., scompaiano

specie endemiche quali Limonium sommierianum (Fiori) Arrigoni e altre specie tipiche di habitat di interesse comunitario, quali Frankenia pulverulenta L. subsp. pulverulenta e Mesembryanthemum nodiflorum L. (Fig. 1). La ricchezza di specie nei plot di controllo in scogliera appare confrontabile tra 2015 e 2016, mentre un confronto per gli altri strati è sostanzialmente inutile visto che nel periodo dei campionamenti alcuni plot erano coperti da teli pacciamanti mentre altri erano stati interessati da rimozione manuale. Nel periodo 2017-2019 si osservano i primi dati che testimoniano la ricolonizzazione delle aree di intervento, in particolare con la colonizzazione dei plot su terreno di riporto, quindi su terreno sciolto (Fig. 2), iniziata già nel 2017. Si tratta di una colonizzazione guidata principalmente da specie ruderali, quali Carduus cephalanthus Viv., Mercurialis annua L., Sonchus asper (L.) Hill subsp. asper e Urtica urens L., la cui presenza è probabilmente favorita dalla grande quantità di nutrienti resi disponibili nella lettiera di Carpobrotus spp. Assieme a queste compaiono però specie a carattere mediterraneo tipiche di questi ambienti, come Arisarum vulgare O.Targ.Tozz., Euphorbia dendroides L. e Narcissus tazetta L. subsp. tazetta. Inoltre, nel biennio 2018-2019 si registra un inizio di ricolonizzazione anche nelle aree di scogliera (Fig. 2), sia in quelle interessate da rimozione manuale sia, in misura minore e più lentamene, in quelle interessate da pacciamatura, con un aumento in copertura e numero di specie tipiche quali F. pulverulenta, L. sommierianum e M. nodiflorum, ma ancora con una importante presenza di ruderali quali C. cephalanthus. Le attività di eradicazione su Carpobrotus spp. stanno quindi mostrando i primi effetti positivi, seppure per alcuni anni dovrà essere mantenuto un monitoraggio delle aree invase alla ricerca di nuove plantule ed eventuali ricacci. Inoltre è importante notare che tutte le azioni sono state accompagnate da un’intensa attività di divulgazione presso la popolazione residente, che ha previsto incontri con la gente e la produzione di documenti per contrastare la futura introduzione di specie alloctone invasive mediante l’adozione di buone pratiche. A questo scopo è stata prodotta una lista di specie ornamentali alternative a quelle alloctone e invasive, principalmente contestualizzata a Giannutri ma riadattabile per le altre isole dell’Arcipelago Toscano. Nelle misure di biosecurity, inoltre, si è prestata molta attenzione alla divulgazione dei temi sul giardinaggio consapevole e sull’adozione dei codici di condotta volontari. Ringraziamenti Si ringraziano gli altri partner del progetto RESTO CON LIFE per il supporto e la collaborazione durante le attività di progetto.

AUTORI

Lorenzo Lazzaro ([email protected]), Giulio Ferretti ([email protected]), Michele Mugnai ([email protected]), Bruno Foggi ([email protected]), Renato Benesperi ([email protected]) Dipartimento di Biologia, Università di Firenze, Via G. La Pira 4, 50121 Firenze Francesca Giannini ([email protected]) Parco Nazionale Arcipelago Toscano, Località Enfola, 57037 Portoferraio (Livorno) Paolo Sposimo ([email protected]), Michele Giunti ([email protected]) NEMO, Nature and Environment Management Operators s.r.l., Viale G. Mazzini 26, 50132 Firenze Autore di riferimento: Lorenzo Lazzaro



Fig. 2 Dati di ricchezza specifica nei plot monitorati in seguito agli interventi su Carpobrotus spp.

Valutazione dell’invasività di tre specie del genere Datura nel Lazio

S. Magrini, S. Buono, L. Zucconi

Il genere Datura (Solanaceae), originario delle regioni aride, temperate e subtropicali americane, è composto da 13 specie suddivise in 3 sezioni (Ceratocaulis, Datura e Dutra) sulla base della posizione del frutto e della tipologia di deiscenza (Bye, Sosa 2013). La maggior parte delle specie sono state diffuse dall’uomo al di fuori dell’area di origine per scopi ornamentali e, in particolare, in Italia sono presenti come aliene 5 delle 7 specie segnalate in Europa (Galasso et al. 2018a): D. ferox L., D. quercifolia Kunth e D. stramonium L. della sect. Datura; D. inoxia Mill. e D. wrightii Regel della sect. Dutra. Nell’ambito di una ricerca finalizzata alla valutazione del potenziale di invasività delle specie aliene nell’Italia centrale, presso la Banca del Germoplasma della Tuscia è in corso uno studio comparato su tre specie di Datura:

D. ferox, specie annuale originaria delle zone meridionali del Nordamerica, riportata come naturalizzata in •Italia e casuale nel Lazio (Galasso et al. 2018a); D. inoxia, specie perenne originaria degli Stati Uniti sud-occidentali e del Messico fino al Centro- e •Sudamerica; D. wrightii (Fig. 1), specie perenne originaria della •parte sud-occidentale degli Stati Uniti e del Messico. Segnalata per la prima volta in Italia nel 2010 per Lombardia ed Emilia-Romagna (Verloove et al. 2010), oggi è considerata invasiva a livello nazionale anche se riportata nella maggior parte delle regioni come casuale o naturalizzata (Galasso et al. 2018a). È stata segnalata recentemente come nuova per il Lazio (Galasso et al. 2018b), rinvenuta nel 2017 presso il Lago di Bracciano (Bracciano, Roma). In Italia, così come in altri paesi dell’Europa meridionale, è stata spesso confusa con la affine D. inoxia, ma non è chiaro se le due specie abbiano lo stesso comportamento invasivo (Verloove 2008).

In particolare, per queste specie sono state valutate ex situ alcune caratteristiche morfologiche e biofisiche dei semi, funzionali ai processi di dispersione e colonizzazione di nuovi ambienti (numero di semi/frutto, peso, dimensione, forma, vitalità, capacità di galleggiamento) o di persistenza nel suolo (permeabilità del tegumento, contenuto in acqua, dormienza), e che sono associate alla risposta delle piante ai disturbi e alla competizione (Jiménez-Alfaro et al. 2016). Parallelamente è stato realizzato uno studio comparato della capacità di germinazione in vitro, attraverso test condotti a 7 temperature diverse (da 5 a 35 °C), sia con fotoperiodo 12/12 h sia al buio, che ha fornito indicazioni interessanti sulla capacità e velocità di queste specie, nelle prime fasi del loro ciclo vitale, nel colonizzare nuovi ambienti (in termini di percentuale di germinazione, di velocità e di sincronia) e anche sulla loro capacità di adattamento a condizioni climatiche diverse (temperatura minima, massima e ottimale per la germinazione, fotosensibilità). Anche se le tre specie hanno caratteristiche simili (lungo periodo di fioritura, alto numero di fiori, allelopatia, tossicità, alta vitalità dei semi, disseminazione efficace, capacità di formare una soil seedbank epigea ecc.), è possibile osservare alcune differenze sostanziali:

D. inoxia e D. wrightii sono perenni e capaci di riprodursi anche per via vegetativa, al contrario di D. ferox; •le due specie della sect. Dutra sono caratterizzate da frutti con deiscenza irregolare che facilitano la •dispersione zoocora e soprattutto idrocora. Queste capsule, aprendosi solo nella porzione inferiore, rilasciano solo una parte dei semi per la disseminazione barocora e mirmecocora, mentre gli altri rimangono attaccati all’interno del frutto che, una volta secco, cade e può essere facilmente trasportato dagli animali o disperso per via idrocora (Fig. 2);



Fig. 1 Fioritura di Datura wrightii il 26 luglio 2018 presso il Museo Storico dell’Aeronautica Militare a Vigna di Valle (Bracciano, Roma).

anche se riportata come •autocompatibile al pari di D. wrightii, D. inoxia non ha prodotto frutti negli ultimi due anni in una delle popolazioni monitorate; D. wrightii risulta più vigorosa, •producendo il maggior numero di semi per frutto (fino a 420, rispetto ai 300-340 delle altre specie), semi più grandi e più pesanti (peso di 1.000 semi: 18,1 mg, rispetto a 13,3-13,5 mg delle altre specie); d’altra parte, mentre i semi di D. ferox •e D. inoxia sono in grado di germinare in un ampio range di temperature (da 15 a 35 °C), D. wrightii è meno plastica, preferendo temperature autunnali, intorno ai 15-20 °C.

Con i dati ottenuti in situ ed ex situ è stato possibile valutare le tre specie attraverso le procedure di risk assessment A-WRA (Pheloung et al. 1999) e USDA-APHIS WRA (Koop et al. 2012), che hanno evidenziato un grande potenziale di invasività per tutte. Letteratura citata Bye R, Sosa V (2013) Molecular phylogeny of the jimsonweed genus Datura (Solanaceae). Systematic Botany 38(3): 818-829. Galasso G, Conti F, Peruzzi L, Ardenghi NMG, Banfi E, Celesti-Grapow L, Albano A, Alessandrini A, Bacchetta G, Ballelli S,

Bandini Mazzanti M, Barberis G, Bernardo L, Blasi C, Bouvet D, Bovio M, Cecchi L, Del Guacchio E, Domina G, Fascetti S, Gallo L, Gubellini L, Guiggi A, Iamonico D, Iberite M, Jiménez-Mejías P, Lattanzi E, Marchetti D, Martinetto E, Masin RR, Medagli P, Passalacqua NG, Peccenini S, Pennesi R, Pierini B, Podda L, Poldini L, Prosser F, Raimondo FM, Roma-Marzio F, Rosati L, Santangelo A, Scoppola A, Scortegagna S, Selvaggi A, Selvi F, Soldano A, Stinca A, Wagensommer RP, Wilhalm T, Bartolucci F (2018a) An updated checklist of the vascular flora alien to Italy. Plant Biosystems 152(3): 556-592.

Galasso G, Domina G, Adorni M, Ardenghi NMG, Bonari G, Buono S, Cancellieri L, Chianese G, Ferretti G, Fiaschi T, Forte L, Guarino R, Labadessa R, Lastrucci L, Lazzaro L, Magrini S, Minuto L, Mossini S, Olivieri N, Scoppola A, Stinca A, Turcato C, Nepi C (2018b) Notulae to the Italian alien vascular flora: 5. Italian Botanist 5: 45-56.

Jiménez-Alfaro B, Silveira FAO, Fidelis A, Poschlod P, Commander LE (2016) Seed germination traits can contribute better to plant community ecology. Journal of Vegetation Science 27(3): 637-645.

Koop AL, Fowler L, Newton LP, Caton BP (2012) Development and validation of a weed screening tool for the United States. Biological Invasions 14(2): 273-294.

Pheloung PC, Williams PA, Halloy SR (1999) A weed risk assessment model for use as a biosecurity tool evaluating plant introductions. Journal of Environmental Management 57(4): 239-251.

Verloove F (2008) Datura wrightii (Solanaceae), a neglected xenophyte, new to Spain. Bouteloua 4: 37-40. Verloove F, Galasso G, Banfi E, Ardenghi NMG (2010) Notula: 34. In: Nepi C, Peccenini S, Peruzzi L (Eds) Notulae alla flora

esotica d’Italia: 2 (22-37). Informatore Botanico Italiano 42(1): 388.

AUTORI

Sara Magrini ([email protected]) Banca del Germoplasma della Tuscia, Università della Tuscia, Largo dell’Università, 01100 Viterbo Sergio Buono ([email protected]) Via XXV Aprile 6, 01010 Oriolo Romano (Viterbo) Laura Zucconi ([email protected]) Dipartimento di Scienze Ecologiche e Biologiche, Università della Tuscia, Largo dell’Università, 01100 Viterbo Autore di riferimento: Sara Magrini



Fig. 2 a) Datura ferox, capsula secca a deiscenza regolare; b) Datura wrightii, cap-sula a deiscenza irregolare.

Potenzialità del biocontrollo per contenere in Italia l’espansione della macrofita esotica invasiva Lemna minuta

F. Mariani, S. Ceschin

L’invasione di specie esotiche vegetali sta diventando un problema ambientale sempre più diffuso (Early et al. 2016); la presenza di entità vegetali al di fuori dell’areale biogeografico di appartenenza può essere dovuto a processi di colonizzazione spontanea della specie o a eventi di introduzione, accidentale o intenzionale, legati alle attività umane (Levine, D’Antonio 2003). Una specie introdotta in una nuova area spesso perde i competitori e i nemici naturali che normalmente controllano le sue popolazioni (Keane, Crawley 2002) e può quindi crescere rapidamente, con possibili fenomeni di esplosione demografica. Tali invasioni biologiche rappresentano una minaccia particolare per gli ecosistemi d’acqua dolce (Strayer, Dudgeon 2010), che sono tra i più alterati e sfruttati dall’uomo (Millennium Ecosystem Assessment 2005); perciò una loro attenta gestione diventa di fondamentale importanza per limitare il danno associato alla presenza di specie esotiche. Un esempio preoccupante in Europa è la lenticchia d’acqua americana Lemna minuta Kunth (Araceae), che, dal suo arrivo negli anni ‘40 del secolo scorso, si è rapidamente e ampiamente diffusa nel continente, diventando altamente invasiva in molti paesi (Ceschin et al. 2018a). Il suo alto tasso di crescita permette a L. minuta di colonizzare rapidamente ampie superfici d’acqua, formando tappeti galleggianti pluristratificati che limitano la penetrazione di luce nella colonna d’acqua e gli scambi gassosi nell’interfaccia aria-acqua, creando condizioni altamente limitanti per la sopravvivenza della flora e fauna acquatica (Dussart et al. 1993, Ceschin et al. 2019). Inoltre, L. minuta compete fortemente con specie vegetali autoctone che occupano habitat simili, come la congenerica Lemna minor L., che sta sostituendo parzialmente o completamente (Ceschin et al. 2016a, 2018b). Controllare la crescita di L. minuta è diventata una necessità pressante e, poiché l'utilizzo di metodi chimici e fisici per la sua rimozione risultano tanto rischiosi per l’ambiente quanto solo parzialmente efficaci (Landolt 1986, Ceschin 2016b), è necessario esplorare la possibilità di adottare qualche forma di controllo biologico. Il Controllo Biologico Classico (CBC), basato sull’introduzione di nemici naturali coevoluti con le specie aliene e provenienti dallo stesso areale di origine, è già stato applicato con successo ad alcune piante acquatiche invasive (Gassman et al. 2006), tra le quali Alternanthera philoxeroides (Mart.) Griseb. (Spencer, Coulson 1976), Pontederia crassipes Mart. (Jayanth 2008) e Salvinia adnata Desv. (= S. molesta D.S.Mitch.) (Sullivan et al. 2011). Non esistono, invece, studi relativi al CBC su L. minuta, né si sa nulla su quali siano i suoi nemici naturali nel suo areale di provenienza. Alla luce di ciò, abbiamo deciso di focalizzare il nostro studio sulla ricerca di un insetto nativo in grado di consumare L. minuta. Sebbene il CBC sia il metodo di controllo biologico maggiormente riconosciuto e accettato, il nostro tentativo di trovare un erbivoro nativo come biocontrollore può avere rilevanza soprattutto da un punto di vista ecologico. Infatti, controllare una specie esotica introducendo un’altra specie esotica, come previsto dal CBC, può essere rischioso a causa di possibili effetti negativi indesiderati sull’ecosistema (Simberloff, Stiling 1996). Abbiamo scelto Cataclysta lemnata (Linnaeus 1758) (Lepidoptera: Crambidae, Acentropinae) come possibile candidato per questo ruolo, poiché è un erbivoro nativo con una dieta che include preferenzialmente lenticchie d’acqua, come le autoctone Spirodela polyrhiza (L.) Schleid. e L. minor. Tuttavia, non vi era alcuna prova precedente che C. lemnata si nutrisse di L. minuta. Nel corso del nostro studio è emerso che l’insetto C. lemnata è in grado di rimuovere grandi quantità di L. minuta (Fig. 1), utilizzando la specie esotica sia come risorsa trofica sia come materiale di costruzione di astucci di protezione per le larve e le pupe (Petrischak 2000). In Italia, C. lemnata è una specie autoctona, ma la sua densità è localmente troppo bassa per ridurre sostanzialmente le popolazioni di L. minuta, che sono diventate estremamente abbondanti e diffuse (Ceschin et al. 2018a). Pertanto, per un efficace controllo di questa pianta, sarebbe necessario utilizzare massicce quantità di larve provenienti da allevamenti di laboratorio, come tipicamente avviene nei protocolli di controllo biologico aumentativo, quando l’abbondanza delle



Fig. 1 Larva di Cataclysta lemnata mentre si ciba di fronde di Lemna minuta.

popolazioni di un nemico naturale è insufficiente per riuscire a controllare la specie invasiva (Hoy 2008). Il numero ottimale di larve da utilizzare dovrebbe essere calcolato attraverso esperimenti preliminari indoor. Il nostro studio sperimentale indica che C. lemnata potrebbe essere considerato un potenziale candidato come agente di biocontrollo di L. minuta, rappresentando una valida alternativa all’introduzione di agenti di controllo alloctoni, anche visto il recente D.P.R. 102/2019 che, in modifica al D.P.R 357/1997 di attuazione della Direttiva 92/43/CEE, ha riaperto la possibilità di autorizzare interventi di lotta biologica con l’introduzione di specie alloctone in Italia, ma solo previa autorizzazione dell’Istituto Superiore per la Protezione e la Ricerca Ambientale (ISPRA) ed in seguito a opportune procedure di valutazione del rischio. Sebbene l’utilizzo di un insetto autoctono risulti meno rischioso, sono necessarie ulteriori sperimentazioni indoor per testare la selettività alimentare dell’insetto e la sua efficacia a lungo termine nel controllo delle popolazioni di L. minuta, soprattutto in vista di possibili futuri test da effettuare sul campo. Letteratura citata Ceschin S, Abati S, Ellwood NTW, Zuccarello V (2018a) Riding invasion waves: spatial and temporal patterns of the invasive

Lemna minuta from its arrival to its spread across Europe. Aquatic Botany 150: 1-8. Ceschin S, Abati S, Leacche I, Iamonico D, Iberite M, Zuccarello V (2016a) Does the alien L. minuta show an invasive behaviour

outside its original range? Evidence of antagonism with the native L. minor L. in Central Italy. International Review of Hydrobiology 101(5-6): 173-181.

Ceschin S, Abati S, Leacche I, Zuccarello V (2018b) Ecological comparison between duckweeds in Central Italy: the invasive Lemna minuta vs the native L. minor. Plant Biosystems 152(4): 674-683.

Ceschin S, Abati S, Traversetti L, Spani F, Del Grosso F, Mazzini I, Scalici M (2019) Effects of the alien duckweed Lemna minuta Kunth on aquatic animals: an indoor experiment. Plant Biosystems 153(6): 749-755.

Ceschin S, Della Bella V, Piccari F, Abati S (2016b) Colonization dynamics of the alien macrophyte Lemna minuta Kunth: a case study from a semi-natural pond in Appia Antica Regional Park (Rome, Italy). Fundamental and Applied Limnology 188(2): 93-101.

Dussart G, Robertson J, Bramley J (1993) Death of a lake. Biological Sciences Review 5(5): 8-10. Early R, Bradley BA, Dukes JS, Lawler JJ, Olden JD, Blumenthal DM, Gonzalez P, Grosholz ED, Ibañez I, Miller LP, Sorte JB,

Tatem AJ (2016) Global threats from invasive alien species in the twenty-first century and national response capacities. Nature Communications 7: 12485.

Gassmann A, Cock MJW, Shaw R, Evan HC (2006) The potential for biological control of invasive alien aquatic weeds in Europe: a review. Hydrobiologia 570: 217–222.

Hoy MA (2008) Augmentative biological control. In: Capinera JL (Ed.) Encyclopedia of entomology: 327-334. Springer, Dordrecht.

Jayanth KP (2008) Successful biological control of water hyacinth (Eichhornia crassipes) by Neochetina eichhorniae (Coleoptera: Curculionidae) in Bangalore, India. Tropical Pest Management 34(3): 263-266.

Keane RM, Crawley MJ (2002) Exotic plant invasions and the enemy release hypothesis. Trends in Ecology & Evolution 17(4): 164-170.

Landolt E (1986) The family of Lemnaceae - a monographic study 1: morphology, karyology, ecology, geographic distribution, systematic position, nomenclature, descriptions. Veroffentlichungen des Geobotanischen Institutes der ETH, Stiftung Rubel, Zurich 71: 1-566.

Levine JM, D’Antonio CM (2003) Forecasting biological invasions with increasing international trade. Conservation Biology 17(1): 322-326.

Millennium Ecosystem Assessment (2005) Ecosystems and human well-being: wetlands and water synthesis. World Resources Institute, Washington.

Petrischak H (2000) Untersuchungen zur Lebensweise des Wasserschmetterlings Cataclysta lemnata L., 1758 in einem schleswig-holsteinischen Kleingewässer (Lepidoptera: Pyralidae). Faunistisch-Ökologische Mitteilungen 8: 61-99.

Simberloff D, Stiling P (1996) Risks of species introduced for biological control. Biological Conservation 78(1-2): 185-192. Spencer NR, Coulson JR (1976) The biological control of alligator weed, Alternanthera philoxeroides, in the United States of

America. Aquatic Botany 2: 177-190. Strayer DL, Dudgeon D (2010) Freshwater biodiversity conservation: recent progress and future challenges. Freshwater

Science 29(1): 344-358. Sullivan PR, Postle LA, Julien M (2011) Biological control of Salvinia molesta by Cyrtobagous salviniae in temperate Australia.

Biological Control 57(3): 222-228.

AUTORI

Flaminia Mariani ([email protected]), Simona Ceschin ([email protected]) Dipartimento di Scienze, Università di Roma Tre, Viale G. Marconi 446, 00146 Roma Autore di riferimento: Simona Ceschin



Specie esotiche invasive in ambienti critici: cenni preliminari sul monitoraggio e sullo studio della micronicchia e della diffusione di Opuntia spp. su falesie costiere grazie al rilevamento di prossimità da barca e con drone

C. Montagnani, F.L. Bonali, C. Turcato, R. Gentili, S. Caronni, A. Tibaldi, S. Citterio

Le falesie costiere meridionali del Promontorio di Portofino (Genova) sono un’area di elevato pregio naturalistico, protetta dal Parco Naturale Regionale di Portofino per la parte terrestre e dall’Area Marina Protetta di Portofino per la parte marina. Si tratta d’imponenti falesie di conglomerato (con un’estensione, in linea d’aria, di quasi 7 km), che ospitano importanti fitocenosi costiere afferibili ad habitat d’interesse comunitario (Direttiva 92/43/CEE), come l’habitat 1240 “Scogliere con vegetazione delle coste mediterranee con Limonium spp. endemici”, oltre che nuclei rilevanti di specie di grande interesse fitogeografico come Limonium cordatum (L.) Mill., endemismo ligure-provenzale presente in Liguria in ormai solo poche aree (Fig. 1). Sebbene tale ambiente sia inaccessibile e apparentemente stabile, la persistenza di queste emergenze naturalistiche è messa a rischio dalla sempre più consistente presenza di specie alloctone invasive, in particolar modo da specie del genere Opuntia (Cactaceae). Da semplici visual census ripetuti negli anni da barca, è apparso evidente come nuclei del

taxon, così come individui isolati, siano sempre più frequenti e interessino ambiti colonizzati dai succitati habitat e da specie native di pregio. La presenza del genere Opuntia sul Promontorio di Portofino è da attribuirsi alla “fuga” (es. dispersione zoocora) dai giardini mediterranei che costellano la costa in aree prospicienti le falesie, dove le specie sono utilizzate a fini ornamentali da lungo tempo. Com’è noto, le specie del genere Opuntia, originario del Centroamerica, possono proliferare in maniera massiva ed essere particolarmente invasive in ambito mediterraneo (Vilà et al. 2003, Podda et al. 2017). Di fronte a tale emergenza è prioritario comprendere la traiettoria e le potenzialità d’invasione del genere Opuntia sulle falesie costiere al fine di attuare un’adeguata strategia di gestione dell’invasione stessa. Pertanto è stato avviato uno studio per comprendere: la

distribuzione e numerosità attuale dei nuclei di Opuntia spp., quali sono i fattori ecologici che determinano la diffusione del genere Opuntia sulle falesie di Portofino (studio della micronicchia ecologica) e le potenzialità di diffusione in nuovi settori delle falesie (modello di distribuzione potenziale). Per poter raggiungere i target dello studio, è stato necessario agire strategicamente per superare i forti limiti operativi determinati dalla quasi totale inaccessibilità (elevata acclività) di queste falesie costiere a strapiombo sul mare. Tali limiti non permettono di compiere rilievi in campo tradizionali o di ricorrere alle normali tecniche di remote sensing, applicabili su territori prevalentemente piani. In genere tali sfide operative si presentano in ambito alpino e spesso sono in parte superate grazie all’intervento di personale esperto che può scalare le pareti, modalità non applicabile in questo ambito per la presenza del mare, per i vincoli presenti e la conformazione stessa delle falesie. Pertanto si è optato per un piano di campionamento che prevedesse un rilievo “di prossimità” con la combinazione di: 1) una campagna di visual census da barca lungo il perimetro delle falesie a una distanza adeguata per l’individuazione di Opuntia spp.; 2) una campagna fotografica (immagini ad alta risoluzione georiferite) da barca per la realizzazione di un ortofotomosaico e di un modello 3D che ritraggano nel loro complesso le falesie e le loro caratteristiche rilevanti per la definizione della micronicchia di Opuntia spp. (fino a un’altezza di 50 m s.l.m.); 3) un’analisi di dettaglio dei parametri ecologici con drone di ambiti significativi per l’invasione di Opuntia spp. Le tecniche afferibili al rilievo di prossimità sono sempre più utilizzate in ambito scientifico, in particolare



Fig. 1 Falesie costiere sul Promontorio di Portofino (GE).

ecologico, grazie alla loro relativa facilità d’esecuzione e alla resa di risultati affidabili in tempi brevi (Baena et al. 2018, Bonali et al. 2019, Dash et al. 2019). Attualmente le immagini ottenute sono in fase di elaborazione: la falesia è stata divisa in celle e per ognuna, oltre che la presenza/assenza di Opuntia spp., si stanno determinando una serie di parametri ambientali ed ecologici rilevanti per lo studio. Tali parametri sono: copertura vegetazionale (% copertura, % arborea-arbustiva-erbacea), variabili microtopografiche (presenza/assenza, grandezza/lunghezza di cenge, fessure, tasche), rocciosità, pendenza media, altitudine, esposizione prevalente; oltre a tali parametri è calcolata anche, per ogni cella, la distanza in linea d’aria dalle aree antropizzate più vicine (reali/potenziali siti di diffusione dell’esotica) e la distanza da nuclei esistenti di Opuntia spp. Successivamente tali parametri saranno trasformati in variabili “bio-topo-climatiche”, sarà valutato quale di esse ha maggior peso nella definizione della micronicchia di Opuntia spp. e contribuiranno alla modellizzazione della distribuzione potenziale del taxon sulle falesie di Portofino (utilizzo di software quali MaxEnt). Questo studio, oltre a fornire indicazioni importanti per la gestione delle invasioni biologiche in ambiti naturali di pregio, ambisce a testare una metodologia snella e multidisciplinare per poter monitorare gli effetti delle specie alloctone in ambiti inaccessibili, replicabile in contesti simili. Ringraziamenti La campagna di visual census da barca è stata effettuata grazie al progetto Interreg-Maritime GIREPAM. Gli autori ringraziano il Parco Naturale Regionale di Portofino, l’Area Marina Protetta di Portofino, Daniele Duradoni, Thomas Magliocco e Succhiotto. Letteratura citata Baena S, Boyd DS, Moat J (2018) UAVs in pursuit of plant conservation - Real world experiences. Ecological Informatics

47: 2-9. Bonali FL, Tibaldi A, Marchese F, Fallati L, Russo E, Corselli C, Savini A (2019) UAV-based surveying in volcano-tectonics: an

example from the Iceland rift. Journal of Structural Geology 121: 46-64. Dash JP, Watt MS, Paul TSH, Morgenroth J, Hartley R (2019) Taking a closer look at invasive alien plant research. A review of

the current state, opportunities, and future directions for UAVs. Methods in Ecology and Evolution doi: 10.1111/2041-210X.13296

Podda L, Santo A, Leone C, Mayoral O, Bacchetta G (2017) Seed germination, salt stress tolerance and seedling growth of Opuntia ficusindica (Cactaceae), invasive species in the Mediterranean Basin. Flora 229: 50-57.

Vilà M, Burriel JA, Pino J, Chamizo J, Llach E, Porterias M, Vives M (2003) Association between Opuntia species invasion and changes in land-cover in the Mediterranean region. Global Change Biology 9(8): 1234-1239.

AUTORI

Chiara Montagnani ([email protected]), Rodolfo Gentili ([email protected]), Sarah Caronni ([email protected]), Sandra Citterio ([email protected]) Dipartimento di Scienze dell’Ambiente e della Terra (DISAT), Università di Milano-Bicocca, Piazza della Scienza 1, 20126 Milano Fabio L. Bonali ([email protected]), Alessandro Tibaldi ([email protected]) Dipartimento di Scienze dell’Ambiente e della Terra (DISAT), Università di Milano-Bicocca, Piazza della Scienza 4, 20126 Milano Claudia Turcato ([email protected]) Ce.S.Bi.N. - Centro Studi BioNaturalistici s.r.l., Via San Vincenzo 2, 16121 Genova Autore di riferimento: Chiara Montagnani



Invasività di Cenchrus setaceus (Forssk.) Morrone in Italia

G. Spampinato, S. Cannavò, A. Cano-Ortiz, G. Caruso, V.L.A. Laface, D. Noto, R Quinto-Canas, C.M. Musarella

Cenchrus setaceus (Forssk.) Morrone (≡ Pennisetum setaceum (Forssk.) Chiov.) è una graminacea perenne cespitosa, originaria dei territori aridi e semiaridi dell’Africa settentrionale e orientale e della penisola arabica. Introdotta a scopo ornamentale o per il consolidamento di scarpate e versanti, si è diffusa in vaste aree con clima termo-xerico di tutti i continenti (Dana et al. 2005, EPPO 2019+). In considerazione degli impatti sulla biodiversità, è stata inserita tra le specie esotiche invasive di rilevanza unionale ai sensi del Regolamento (UE) n. 1143/2014. Come evidenziato da Pasta et al. (2010), in Italia fu introdotta per la prima volta dall’Africa orientale nel 1939 per sperimentazioni condotte nell’Orto Botanico di Palermo. Nel 1963 fu segnalata per Monte Pellegrino presso Palermo e nel 1965 si era diffusa anche in Sicilia orientale presso Catania; nel 2010 aveva già invaso vasti territori dell’isola (Gianguzzi et al. 1996, Brullo et al. 2010, Pasta et al. 2010). La specie è inoltre presente in Sardegna (Bocchieri 1981), Puglia (Buono 2013), Lazio (Lucchese 2017, Giardini et al. 2018) e Toscana (Galasso et al. 2018); in Calabria, dopo la prima segnalazione (Castellano, Marino 2007) è in via di diffusone e attualmente è nota per varie località (Musarella et al. in stampa). C. setaceus è una specie C4 con una grande plasticità fenotipica, in grado di adattarsi a una molteplicità di habitat aridi e semiaridi grazie alla capacità di resistere alla siccità estiva (González-Rodríguez et al. 2010), coerentemente con gli habitat subdesertici del suo habitat originario. Sfrutta efficacemente le scarse precipitazioni dei mesi più caldi ed è in grado di persistere in un’ampia gamma di condizioni ambientali (Williams et al. 1995, Poulin et al. 2007). Come evidenziato da Rahlao et al. (2014), la sua diffusione avviene attraverso habitat molto disturbati come bordi di strade, ferrovie e ambienti ruderali urbani. In questi ambienti la sua diffusione è favorita dalla maggiore disponibilità di acqua e nutrienti e dalla scarsa concorrenza, oltre che dagli efficienti sistemi di dispersione. I frutti, provvisti di setole, possono essere dispersi dal vento e dall’acqua ma anche dai veicoli e dal bestiame (Joubert, Cunningham 2002), che ne favoriscono la dispersione lungo le vie di comunicazione. Una volta insediatasi, la pianta si accresce rapidamente: già dopo un anno è in grado di fruttificare e può vivere fino a circa vent’anni. Nuovi individui si insediano nell’arco di 1-2 Km già dopo un anno. Nelle aree con vegetazione naturale o con condizioni climatiche non particolarmente favorevoli, la specie resta confinata agli habitat ruderali. In Sicilia C. setaceus è una delle specie alloctone invasive in più rapida espansione: a 70 anni dalla sua introduzione si è diffusa nei territori costieri e collinari fino a 600 m di quota, interessando tutta la fascia termo-mediterranea e i versanti esposti a sud della fascia meso-mediterranea (Gianguzzi et al. 1996, Brullo et al. 2010, Pasta et al. 2010). L’analisi della distribuzione attuale evidenzia massimi di diffusione attorno alle are urbanizzate di Palermo, Catania, Messina e, negli ultimi anni, anche Reggio Calabria. I sopralluoghi svolti in Sicilia e in Calabria hanno permesso di accertare le tendenze dinamiche delle popolazioni e gli habitat di insediamento. C. setaceus si insedia all’interno delle comunità nitrofile perenni del BromoOryzopsion miliaceae O.Bolòs 1970 (Artemisietea vulgaris Lohmeyer, Preising & Tüxen ex Von Rochow 1951) e di quelle nitrofile annuali dell’Hordeion leporini Br.-Bl. in Br.-Bl., Gajewski, Wraber & Walas 1936 corr. O.Bolòs 1962 [TheroBrometalia (Rivas Goday & Rivas-Martínez ex Esteve 1973) O.Bolòs 1975] presenti ai margini di strade e ferrovie e nelle aree ruderali urbane e suburbane, dando origine a comunità pioniere. Diffondendosi tramite gli ambienti ruderali lineari, in alcune aree dell’isola ha invaso anche quelli seminaturali, quali le praterie steppiche termo-xeriche dei Lygeo spartiStipetea tenacissimae Rivas-Martínez 1978, dove entra in competizione con altre graminacee cespitose autoctone quali Aristida adscensionis L. subsp. coerulescens (Desf.) Auquier & J.Duvign., Cenchrus ciliaris L., Hyparrhenia hirta (L.) Stapf subsp. hirta, Tricholaena teneriffae (L.f.) Link e, più marginalmente, Ampelodesmos mauritanicus (Poir.) T.Durand & Schinz (Brullo et al. 2010, González-Rodríguez et al. 2010, Corona et al. 2016). Gianguzzi et al. (1996) hanno descritto per i calcari del palermitano il Penniseto setacei-Hyparrhenietum hirtae Gianguzzi Ilardi & Raimondo 1996, associazione dei Lygeo sparti-Stipetea tenacissimae osservata anche sulle lave del catanese, che si sta diffondendo in tutta la fascia costiera dell’isola a discapito delle praterie steppiche dell’Hyparrhenion hirtae Br.-Bl., P.Silva & Rozeira 1956. Si localizza inoltre all’interno della macchia termo-xerofila rupicola dell’Oleo-Euphorbietum dendroidis Trinajstić (1973) 1984 (Oleo sylvestris-Ceratonion siliquae Br.-Bl. ex Guinochet & Drouineau 1944). Le caratteristiche ecologiche della specie, combinate con un rapido tasso di crescita, che aumenta dopo un evento di disturbo quale l’incendio, e gli efficienti sistemi di dispersione dei semi, indicano che C. setaceus continuerà a diffondersi in molte altre località idonee in Sicilia, Sardegna e Italia meridionale, in ciò favorito anche dai cambiamenti climatici in atto. I rinvenimenti di numerose nuove stazioni di C. setaceus in Calabria (Musarella et al. in stampa) ne confermano l’attiva fase di espansione. Considerando le caratteristiche bioclimatiche delle aree attualmente invase, è



ipotizzabile che si estenda a tutta la fascia termo-mediterranea e a parte di quella meso-mediterranea di isole e penisola. Il grande potenziale invasivo nei territori termo-xerici, di concerto con i cambiamenti climatici, rende necessarie azioni specifiche per il suo controllo (Brundu 2017), che vanno dalla eradicazione dei nuclei iniziali prima che abbiano la possibilità di diffondersi e affermarsi nei nuovi territori, all’uso di una combinazione di controllo meccanico e chimico in relazione a vari fattori (uso del suolo, caratteristiche del sito, densità e grado di infestazione ecc.), nonché alla sensibilizzazione nei confronti del suo uso ornamentale. Gli sforzi di gestione dovrebbero mirare a ridurne l’insediamento lungo le vie di comunicazione, che fungono da sistema di diffusione; in tal senso, il ripristino della vegetazione autoctona ai lati delle strade può contrastarne la diffusione eliminando le aree di bassa concorrenza che la favoriscono. Letteratura citata Bocchieri E (1981) Segnalazioni floristiche italiane: 118-119. Informatore Botanico Italiano 13(2-3): 196. Brullo C, Brullo S, Giusso del Galdo G, Guarino R, Minissale P, Scuderi L, Siracusa G, Sciandrello S, Spampinato G (2010) The

LygeoStipetea class in Sicily. Annali di Botanica 0: 57-84. Brundu G (2017) Information on measures and related costs in relation to species included on the Union list: Pennisetum

setaceum. Technical note prepared by IUCN for the European Commission. Buono V (2013) Noterelle: 0054. Acta Plantarum Notes 1: 107. Castellano G, Marino P (2007) Segnalazione di Pennisetum setaceum (Poaceae) in Calabria. 102° Congresso della Società

Botanica Italiana, Palermo, 26-29 Settembre 2007. Riassunti: 295. Corona P, Badalamenti E, Pasta S, La Mantia T (2016) Carbon storage of Mediterranean grasslands. Anales del Jardín Botánico

de Madrid 73(1): 1-8. Dana ED, Sobrino D, Sanz M (2005) Cuatro neofitos interesantes para la flora de Andalucia. Lagascalia 25: 170-175. EPPO Global Database (2019+) Cenchrus setaceus (PESSA). https://gd.eppo.int/taxon/PESSA (ultimo accesso 26 ottobre

2019). Galasso G, Domina G, Adorni M, Ardenghi NMG, Bonari G, Buono S, Cancellieri L, Chianese G, Ferretti G, Fiaschi T, Forte L,

Guarino R, Labadessa R, Lastrucci L, Lazzaro L, Magrini S, Minuto L, Mossini S, Olivieri N, Scoppola A, Stinca A, Turcato C, Nepi C (2018) Notulae to the Italian alien vascular flora: 5. Italian Botanist 5: 45-56.

Gianguzzi L, Ilardi V, Raimondo FM (1996) La vegetazione del promontorio di Monte Pellegrino (Palermo). Quaderni di Botanica Ambientale e Applicata 4: 79-137.

Giardini M, Casalini R, Falcinelli F, Peruzzi L, Ardenghi NMG, Del Vico E, Facioni L, Ballelli S, Ciucci V, Ottaviani C, Tesei G, Allegrezza M, Bernardo L, Roma-Marzio F (2018) Nuove segnalazioni floristiche italiane 4. Flora vascolare (022–027). Notiziario della Società Botanica Italiana 2(1): 31-33.

González-Rodríguez A, Baruch Z, Palomo D, Cruz-Trujillo G., Jiménez MS, Morales D (2010) Ecophysiology of the invader Pennisetum setaceum and three native grasses in the Canary Islands. Acta Oecologica 36(2): 248-254.

Joubert DF, Cunningham PL (2002) The distribution and invasive potential of fountain grass Pennisetum setaceum in Namibia. Dinteria 27: 37-47.

Lucchese F (Ed.) (2017) Atlante della flora alloctona del Lazio: cartografia, ecologia e biogeografia. Vol. 1: Parte generale e flora alloctona. Regione Lazio, Direzione Ambiente e Sistemi Naturali, Roma.

Musarella CM, Stinca A, Cano-Ortíz A, Laface VLA, Petrilli R, Esposito A, Spampinato G (in stampa) New data on the alien vascular flora of Calabria (southern Italy). Annali di Botanica.

Pasta S, Badalamenti E, La Mantia T (2010) Tempi e modi di un’invasione incontrastata: Pennisetum setaceum (Förssk.) Chiov. (Poaceae) in Sicilia. Il Naturalista Siciliano s. 4, 34 (3-4): 487-525.

Poulin J, Sakai AK, Weller SG, Nguyen T (2007) Phenotypic plasticity, precipitation, and invasiveness in the fire-promoting grass Pennisetum setaceum (Poaceae). American Journal of Botany 94(4): 533-541.

Rahlao SJ, Milton SJ, Esler KJ, Barnard P (2014) Performance of invasive alien fountain grass (Pennisetum setaceum) along a climatic gradient through three South African biomes. South African Journal of Botany 91: 43-48.

Williams DG, Mack RN, Black RA (1995) Ecophysiology of introduced Pennisetum setaceum in Hawaii: the role of phenotypic plasticity. Ecology 76(5): 1569-1580.

AUTORI

Giovanni Spampinato ([email protected]), Serafino Cannavò ([email protected]), Valentina L.A. Laface ([email protected]), Domenico Noto ([email protected]), Carmelo M. Musarella ([email protected]) Dipartimento di Agraria, Università Mediterranea di Reggio Calabria, Feo di Vito snc, 89122 Reggio Calabria Ana Cano-Ortiz ([email protected]) Departamento de Biología Animal, Biología Vegetal y Ecología, Universidad de Jaén, Paraje las Lagunillas s/n, 23071 Jaén, España Giuseppe Caruso ([email protected]) Istituto Tecnico Agrario V. Emanuele II, Via V. Cortese 1, 88100 Catanzaro Ricardo Quinto-Canas ([email protected]) Faculty of Sciences and Technology, University of Algarve, Campus de Gambelas, 8005-139 Faro, Portugal Autore di riferimento: Giovanni Spampinato



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